| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Effekter af forurenet sediment på bundfauna

Erfaringer med bundfauna som indikator for forurenet sediment

• 1.3 Nordsøkanalen
• 1.4 Rhin-Meuse Delta
• 1.5 Carolian Coast, USA
• 1.6 Los Angeles Bassin, USA
• 1.7 San Diego Bay, USA
• 1.8 Chesapeake Bay og omgivende farvande
• 1.9 Nordspanske kystvande
• 1.10 Tributyltin (TBT)

I det følgende diskuteres resultaterne fra 7 undersøgelser, som har inkluderet synoptiske undersøgelser af sediment karakteristika, koncentration af kemiske stoffer samt sammensætning af bundfauna. I 5 af undersøgelserne er der endvidere gennemført enkeltarts toksicitetstest med marine krebsdyr, børsteorm og/eller embryotest på porevand. Dette muliggør en direkte sammenligning af følsomheder mellem de "realiserede" effekter udtrykt ved ændringer i bundfaunaens sammensætning/kvalitet og enkeltartstestene.

Undersøgelser er udvalgt blandt ca, 180 enkeltpublikationer efter følgende kriterier:

1. Undersøgelserne skal være synoptiske mht. sedimentkemi og bundfauna
2. Undersøgelserne skal indeholde betydelige gradienter i både indhold af kemiske stoffer og bundfaunasammensætning
3. De kemiske analyser skal være gennemført efter generelt accepterede metoder og med state-of-the-art detektionsgrænser
4. Data skal være tilgængelig eller rapporteret i et omfang, så undersøgelsernes konklusioner kan verificeres
5. Undersøgelserne skal omfatte et stort antal prøver/stationer (>35).
6. Bundfaunaens sammensætning og/eller kvalitet kal være udtrykt i state-of-the-art indeks eller der skal være anvendt avancerede dataanalyse teknikker (multiple regression, multivariate metoder) til beskrivelse af sammenhænge til sedimentets karakteristika og indhold af toksiske stoffer.

For de 5 største undersøgelser er der rekvireret de bagvedliggende datarapporter og/eller de samlede databaser.

1.3 Nordsøkanalen, Peeters et al. 2000 /15/.

Sammensætning af bundfaunasamfund undersøgtes i Nordsøkanalen, som forbinder Lake Ijsselmeer og Norsøen /15/. Bundfaunaens variation blev søgt forklaret udfra den naturlige variation i salinitet, dybde, sedimentets kornstørrelse og kulstofindhold samt sedimentets indhold af metallerne cadmium, kobber, bly og zink. Der blev indsamlet prøver på 39 positioner fordelt på 7 strata (udvalgt efter saliniteten). Laveste og højeste koncentrationer af tungmetaller er angivet i Tabel 2 sammen med foreslåede sedimentkvalitetsværdier.

Tabel 2. Middelkoncentration, variationsbredde i koncentration af tungmetaller samt sedimentkvalitetsværdier for de enkelte metaller

TEL: Threshold Effects Level
ERL: Effects Range Low
PEL: Probable Effects Level
ERL: Effects Range Median

Gennemsnitskoncentrationen af metallerne Cd og Cu var generelt i et område, hvor der måske kunne være effekter (mellem ERL og PEL), mens gennemsnitskoncentrationer af Pb og Zn var i et område, hvor effekter var sandsynlige (mellem PEL og ERM). Som det ses af variationsbredden var der dog prøver med indhold væsentlig lavere end TEL (hvor effekter kan ikke forventes).

En tilsvarende stor variationsbredde var også gældende for salinitet (0.5 – 10 o/oo S) og sedimentkornstørrelse/-kulstofindhold. Forfatterne anvendte en multivariat ordinationsteknik (Canonical Correspondence Analysis) på både ikke-transformerede og logtransformerede abundansværdier for samtlige arter. Herved udnyttes bundfaunadata maksimalt i forhold til, hvis bundfaunaens kvalitet udtrykkes ved et enkelt tal, fx ved diversiteten. Analyserne viste, at det primært var sedimentets kornstørrelse og kulstofindhold som bestemte variationen i benthos (45 % af den totale variation), mens variationen i metalindholdet var af mindre men dog signifikant betydning. Forklaringsprocenterne varierede mellem 9 og 11 % afhængig om tungmetalkoncentrationerne blev normaliseret til organisk stof eller andel af finstof. Blandt årsagen til den resterende variation anfører forfatterne indhold af organiske miljøgifte, som er højt i Nordsøkanalen (men desværre ikke målt i undersøgelsen), stokastiske hændelser og biologiske interaktioner (fx prædation).

Når der blev korrigeret for de naturlige forhold var det metallerne Cd, Cu og Zn, som påvirkede bundfaunaen, mens Pb kun havde mindre effekt. Gennemgående var krebsdyrene de mest følsomme, da de især forekom ved de laveste metalkoncentrationer. Indenfor de øvrige dyregrupper var der både følsomme og tolerante arter. Ingen af arterne i Nordsøkanalen kan dog karakteriseres som følsomme antagelig pga. det stressfulde miljø (en lav og især varierende salinitet). Effekten af metallerne i sedimentet skyldes derfor reduktion af individer blandt tolerante arter snarere end reduktion af følsomme arter. På grund af den anvendte analysemetode og det begrænsede prøveantal (som udelukker screening) er det ikke muligt at angive effektgrænser for de enkelte metaller.

1.4 Rhin-Meuse Delta, Peeters et al. 2001, /16/

I en analog undersøgelse viste den samme forskergruppe, at PAH, andre oliekomponenter samt tungmetaller påvirkede bundfaunaen i Rhin-Meuse Deltaet (overvejende ferskvand) med forklaringsprocenter på 6 %, 1 % og 4 %, henholdsvis /16/. Trods lave procenter var indflydelsen af alle tre forureningskomponenter signifikant. Dette skyldes et langt større prøveantal (n = ca. 200) end i undersøgelserne fra Nordsøkanalen. De mest følsomme organismegrupper var detritusædere (Chironimus og oligochaeter), mens udbredelsen af filtrerende organismer og rovdyr, der ikke ernærer sig af sedimentet, ikke viste sammenhæng til sedimentets indhold af forureninger. Parallelt gennemførte sedimentbioassay (Chironimus riparius) viste signifikant sammenhæng til sedimentets olieindhold, mens porevandsassay med Daphnia og Vibrio fischeri var mindre entydige. Tilsvarende var sammenhængen mellem bioassay og ændringerne i bundfauna meget svage.

1.5 Carolian Coast, USA, Hyland et al. 1999 /17/, rapporter /18,19/ + org. database

Undersøgelsen gennemførtes på 303 prøver indsamlet langs USA's østkyst fra Virginia til Florida med synoptisk bestemmelse af bundfaunasammensætning, toksicitet overfor amfipoder og indhold af tungmetaller (16 elementer), organiske miljøgifte (ca 100) samt organotin (4 forbindelser). Bundfaunaens "kvalitet" blev bestemt som et vægtet indeks bestående af 8 individuelle indeks. Dette indeks (B-IBI) må anses for at være "state-of-the-art" og er anvendt rutinemæssigt siden 1997 i flere østamerikanske stater som hovedkriterium for økologisk kvalitet i fjorde og kystnære farvande/18/. Indekset er udformet på en måde, at der normaliseres til den naturlige variation i miljøfaktorer (især saltholdighed og sedimentkarakteristika). Effekterne på bundfaunaen kan derfor alene henføres til indhold af miljøgifte i sedimentet og vandkvaliteten generelt.

Stationerne blev inddelt i 2 grupper efter værdien af den bentiske indeks (høj kvalitet: B-IBI > 2,5; lav kvalitet B-IBI < 2,5). Forfatterne afbildede de kumulative frekvenser af stationer med høj (non-degraded) og lav (degraded) benthoskvalitet i relation til stigende værdier af sediment-værdikvotienter (Fig. 1).

Figur 1. Kumulativ procentfordeling af stationer med høj (non-degraded) og lav (degraded) benthoskvalitet i relation til stigende værdier af gennemsnitlig sedimentkvalitetskvotienter baseret på en kombination af ERM/PEL (c). Pilene angiver sedimentværdikvotienter, hvor effekter ikke er sandsynlige (10 % percentil) og hvor effekter er sandsynlige (50 % percentil)

Ved antagelse af at 10 og 50 %'s percentilerne for stationernes fordeling repræsenterer grænserne for en lav sandsynlighed for at observere effekter (0 – 10 %), moderat sandsynlighed for effekter (10 –50 %) og stor sandsynlighed for effekter (> 50 %) beregnede forfatterne de korresponderende gennemsnitlige grænser og variationsbredde for sedimenværdikvotienter (Tabel 3).

Tabel 3. Beregnede sedimentkvalitetsværdikvotienter (gennemsnit af individuelle kvotienter) hvor sandsynligheden for effekter på bundfaunaen er lav, moderat eller høj.

Generelt er de beregnede grænser for sedimentværdikvotienter, der sandsynligvis medfører effekter 10 – 20 gange lavere end angivet/beregnet i andre tidligere og samtidige undersøgelser. Long et al. /20/ beregnede baseret på kemiske analyser og enkeltartstest med amfipoder, at for ERMQ 0,1 ville man forvente, at 10 og 21 % af prøverne ville have stærkt toksiske og marginalt toksiske effekter, henholdsvis, mens for ERMQ 1 kunne man forvente at 71 % og 6 % af prøverne ville være stærkt og marginalt toksiske, henholdsvis.

Undersøgelserne med enkeltartstest (10 dages amfipodtest) viste, at sedimentets toksicitet generelt var lav. Ved gennemgang af den originale database kan det beregnes at kun ca. 3 % af ialt 198 prøver var toksiske. Til sammenligning var der moderat eller høj sandsynlighed for effekter i det bentiske samfund i 41% af prøverne. Den store forskel mellem effektværdierne beregnet af Hyland et al. /17/ og andre undersøgelser skyldes med stor sandsynlighed anvendelsen af "state-of-the-art" metoder til beskrivelse af bundfaunaens kvalitet, samt at de gennemsnitlige sedimentkvalitetskvotienter var domineret af relativt få stoffer.

Selv om det gennemgående var organiske forureninger, som bidrog mest til de gennemsnitlige ERMQ-værdier, så viste en simpel trinvis regressionsanalyse gennemført på det samlede datamateriale, at det var variationen i koncentrationen af tungmetallerne Cd, Cu og Pb, som havde den største indflydelse på det samlede artsantal, abundansen og diversiteten, fx kunne 35 % af variationen in Shanon-Wiener diversitetsindekset forklares med variationen i Cu (R2 = 0.20), Cd (R2 = 0.11) og sedimentets indhold af organisk stof (R2 = 0.04) (Tabel 4). Ingen andre enkeltstoffer eller stofgrupper bidrog i betydende omfang til at forklare variationen. Det var noget uventet, at hverken de gennemsnitlige sedimentværdikvotienter eller de høje koncentrationer af pesticider og PCB synes at have indflydelse på disse simple indeks for bundfaunaens kvalitet.

Tabel 4. Variationsbredde i sedimentets koncentration af fokusstoffer, gennemsnitlig ERMQ og total organisk kulstof. Koncentrationen er fokusstoffer er normaliseret til Miljøstyrelsens værdier for 2 gange diffust belastet sediment. P-værdi og R2 i parentes for enkeltstoffernes og TOC's bidrag til forklaring af variation i 3 indeks for bundfaunaens kvalitet bestemt ved trinvis regression.

Under antagelse af at effekten af tungmetallerne kan beskrives ved 2 lineære regressioner vil skæringspunktet (med tilhørende usikkerheder = overlap af 95 % konfidensgrænser) angive den maksimale koncentration, hvorover effekter kan forventes (se Figur 2&3, Tabel 5).

Tabel 5. Sedimentkvalitetsværdier for tungmetallerne Cd, Cu og Pb hvorover der kan forventes effekter på bundfaunaen. Usikkerhedsgrænser er beregnet som overlap af 95% konfidensintervaller. Koncentrationer er normaliseret til værdier for 2 gange koncentrationerne i diffust belastet sediment fra indre danske farvande. ns ikke signifikant.

Figur 2. Sammenhæng mellem Diversitet af bundfauna og Cu koncentration; B: Antal taxa og Pb koncentration. Kobberkoncentrationen er normaliseret til værdier for 2 gange koncentrationerne i diffust belastet sediment fra indre danske farvande.

Figur 3. Sammenhæng mellem antal taxa i bundfaunaen og Pb koncentration. Blykoncentrationen er normaliseret til værdier for 2 gange koncentrationerne i diffust belastet sediment fra indre danske farvande.

Sammenlignet med disse resultater forekommer den danske administrative praksis ikke at være urealistisk. I gennemsnit var effektgrænserne tæt ved de koncentrationer, som findes i kun diffust belastet sediment fra danske farvande og tages der højde for usikkerheden var effektgrænserne tæt ved 2 gange diffust belastet sediment. Selv om ingen af de organiske miljøgifte viste signifikante bidrag til effekter på bundfaunaen i de trinvise regressionsanalyser betyder det dog ikke, at disse stoffer ikke bidrog til effekten på bundfaunaen. Mange organiske enkeltstoffer og større hovedgrupper af stoffer korrelerede til koncentrationen af metaller. De trinvise regressionsanalyser viser blot, at det er de tre tungmetaller som er vigtigst og det toksiske bidrag fra de organiske stoffer kan være maskeret af bidragene fra metallerne.

Hverken NOAA eller EPA har foreslået sedimentkvalitetsværdier for TBT eller nedbrydningsprodukter primært fordi mængden af organotin data i databaserne for enkeltartstest ikke er tilstrækkelige. Dette betyder, at hverken TBT eller nedbrydningsprodukterne indgår i beregning af gennemsnitlige sedimentværdikvotienter. I undersøgelsen fra den amerikanske østkyst varierede koncentrationen af organotin mellem 0 og 593 μg kg^-1 (MBT: 234; DBT: 69; TBT: 290). De højeste værdier forekom i prøver, hvor bundfaunaen var mest påvirket (laveste indeks). Desværre blev der kun analyseret for organotin i 84 prøver (ud af 303) og det kan have været medvirkende til at en lav forklaringsgrad.

1.6 Los Angeles Bassin, USA, Anderson et al. 1998 /21/ (+ tilsendte orginaldata)

I undersøgelsen summeres 5 års (1992-1997) undersøgelser af sediment (n=192) i og omkring havnen i Los Angeles. Vurdering af sedimenternes kvalitet skete ved en kombination af kemiske analyser, økotoksikologiske test med sediment (amfipod) og porevand (Abalone embryo test), bioakkumulering i muslinger samt feltundersøgelser af bundfaunaens sammensætning (n=102). Bundfaunaens kvalitet blev beskrevet ved et sammensat indeks med vægt på forekomst af forureningstolerante (fx børsteormen Capitella) og –følsomme (visse krebsdyr og muslinger) arter. Generelt var det anvendte indeks (RBI – Relative Benthic Index) mere simpelt og ikke så veldokumenteret, som det bentiske indeks der anvendes i staterne på Østkysten (B-IBI). Sedimenter med forhøjede koncentrationer af miljøgifte (ERLQ > 1) fandtes i de inderste havnebassiner og kanaler og domineredes af Cu, Hg, Zn, TBT (op til 5 μg/kg), chlordane, PCB og PAH'ere. Variationen i det bentiske indeks, RBI korrelerede stærkt med koncentrationen af As, Cd, Cu, Pb, Zn, Chlordane, total PCB, total PAH, den gennemsnitlige ERM-kvotient og sedimentets indhold af kulstof (Tabel 6). I gennemsnit adskilte sammenhængen mellem koncentrationen af enkeltstoffer i sedimentet og kvaliteten af bundfaunaen ikke fra sammenhængen til sedimenttest med amfipoder, mens testene med porevand kun undtagelsesvist viste kobling til sedimentets indhold af forurenende stoffer.

Tabel 6. Spearman rank korrelationskoefficient for sedimentforureninger og bentisk kvalitetsindeks (RBI), sedimentets toksicitet overfor amfipoder samt embryoudvikling hos Abalone eksponeret til sedimentets porevand.

Overordnet var der en god sammenhæng mellem den gennemsnitlige ERM-kvotient og det bentiske indeks (Figur 4) Den tilsyneladende "outlier" med høj ERMQ og bentisk indeks skyldes meget høje indhold af PAH-ere (29 gange over ERM-værdien for gruppen med høj molvægt, 6 gange over ERM-værdien for lavmolekylære PAH-ere).

I undersøgelsen blev det ikke forsøgt at beregne egentlige grænser for effekt af hverken individuelle tungmetaller, organiske forbindelser eller gennemsnitlige sedimentværdikvotienter. Efter fremskaffelse af originaldata og anvendelse af metoden foreslået af Hyland et al. kunne det dog beregnes, at der vil være moderat sandsynlighed for effekter i bundfaunaens sammensætning ved ERMQ i intervallet 0,2-0,4 og høj sandsynlighed for effekter ved ERMQ over 0,4 (Figur 5).

Årsagen til de betydeligt lavere effektgrænser beregnet af Hyland et al. /17/ for prøverne fra den amerikanske østkyst kan skyldes, at de anvendte et mere avanceret indeks til beskrivelse af bundfaunaens sammensætning, men også at fordelingen af enkeltstoffer var markant forskellig i de to undersøgelser. Hos Hyland et al. var det i højere grad ét eller få stoffer, som bidrog til ERMQ, mens flere stoffer forekom samtidigt i højere koncentrationer (ERMQ >1) ved undersøgelsen fra Los Angeles (Figur 6).

Selv om grundlaget er spinkelt er det dog muligt, at sammenhængen er reel: ved identiske gennemsnits sedimentværdikvotienter vil høje koncentrationer af et enkeltstof være mere toksiske end ved en lavere koncentration af flere stoffer. Hvis forholdet er generelt, sår det tvivl om den udbredte praksis i bl.a. USA med beregning af gennemsnitlige sedimentværdikvotienter og støtter en mere konservativ tilgang, at stofferne og eventuelle overskridelser af fastsatte koncentrationer bør betragtes individuelt eller i det fordelt på grupper af stoffer (fx tungmetaller, oliestoffer, etc.). Dette harmonerer også med at virkemekanismen for de forskellige stofgrupper er forskellig i det mindste på det cellulære og fysiologiske niveau. Man der derfor ikke gå ud fra, at effekt-addition (som er grundlaget for at anvende gennemsnitlige sedimentværdikvotienter) er den bedste tilgang til at beskrive effekterne af komplekse stofblandinger.

Figur 4. Scatterplot af relativ bundfaunakvalitet mod den gennemsnitlige ERM-kvotient

Et andet forhold som adskilte undersøgelserne var at persistente organiske stoffer (især Chlordane og nedbrydningsprodukter af DDT) bidrog langt mere i den gennemsnitlige ERMQ i Los Angeles end undersøgelserne fra østkysten.

Figur 5. Kumulativ procentfordeling af stationer med høj (non-degraded) og lav (degraded) benthoskvalitet i Los Angeles havn i relation til stigende værdier af gennemsnitlig sedimentkvalitetskvotienter ERMQ. I afbildningen er grænsen mellem høj og lav benthoskvalitet sat til 0,5. Pilene angiver sedimentværdikvotienter, hvor effekter ikke er sandsynlige (10 % percentil) og hvor effekter er sandsynlige (50 % percentil)

Figur 6. Lineær regression mellem gennemsnitlig ERMQ og antal stoffer med ERMQ over 1 for undersøgelser langs den amerikanske østkyst (Hyland et al. /15/ og Los Angeles (Anderson et al./19/ ).

1.7 San Diego Bay; California State Water Resources Control Board /22, 23/.

I undersøgelsen blev der indsamlet sedimentprøver på 350 stationer i San Diego bugten i perioden 1992-1997. Prøverne blev analyseret for 16 tungmetaller, 37 pesticider (incl. nedbrydningsprodukter), 19 PCB congeners samt 24 PAH-ere. Sedimentets toksicitet blev bestemt ved overlevelsestest med amfipoder og børsteorm, søpindsvin (befrugtnings- og embryotest med porevand), larveudvikling hos Abalone og blåmusling. Sammensætning af bundfauna blev bestemt på 75 stationer. I undersøgelsen blev kvaliteten af bundfaunaen udtrykt ved et sammensat indeks indeholdende 8 enkeltindeks (taksonomisk sammensætning, følsomme og tolerante arter etc.). På baggrund af indekset blev stationerne inddelt i 3 grupper: høj kvalitet (23 stationer), lav kvalitet (43 stationer) samt "transitional" (9 stationer). Ved afbildning af bundfaunaens kvalitet mod den gennemsnitlige sedimentkvalitetskvotient ses, at en høj bundfaunakvalitet aldrig forekommer ved ERMQ større end 0,6, mens 22 stationer i gruppen med lav kvalitet havde ERMQ større end 0,6 (Figur 7).

Figur 7. Scatterplot mellem gennemsnitlig ERM-kvotient og benthosstationer fordelt i 3 kvalitetsgrupper: undegraded (høj kvalitet), transitional (overgangsgruppe), degraded (forringet kvalitet).

Det var især tungmetallerne Cu, Hg og Zn samt pesticidet chlordane og PAH som bidrog til de høje sedimentkvalitets-kvotienter og sandsynligvis også til den forringede bundfauna. Sammenlignet med bundfaunaundersøgelserne var resultaterne af toksicitetstestene mindre entydige: hovedparten af sedimentprøverne var toksiske overfor amfipoder, men der kunne ikke etableres simple sammenhænge mellem toksiciteten og sedimentets indhold af forurenende stoffer. Den højeste toksicitet blev dog fundet i prøver hvor sedimentkvalitetkvotienten ERMQ var højere end 0,85.

1.8 Chesapeake Bay og omgivende farvande /24, 25, 26/ (+ analyser baseret på originaldata).

Undersøgelserne er gennemført i 1997-98 på mere end 600 stationer i Chesapeake Bay og omliggende farvande på USA's østkyst. På hver station er indsamlet prøver til kemiske analyser (85 forskellige elementer og forbindelser, sedimentkarakteristika, vandkvalitet (bl.a. iltindhold i bundvand), bundfaunasammensætning (forskellige indeks bl.a. B-IBI) og toksicitetstest med amfipoder. Der er ikke udført alle analyser på samtlige stationer, men på 220 stationer er datasættet fuldstændigt og på yderlige 180 stationer er datamanglerne begrænsede. Da vi ikke a priori havde kendskab til sammenhænge mellem forureninger i sedimentets og bundfaunaens kvalitet har vi indledningsvis gennemført en multivariat analyse (PLS). Analysen tillader op til 25 % manglende data i det samlede datasæt, hvis "huller" er fordelt tilfældigt. Data blev organiseret i en systembeskrivende X-matrice (78 kemiske stoffer, sedimentets kornstørrelse, vandindhold, kulstofindhold, iltkoncentration i bundvand) samt en respons matrice (Y) bestående af sedimentets toksicitet overfor amfipoder samt forskellige udtryk for bundfaunaens kvalitet (bl.a. Shanon-Wiener, B-IBI indeks).

Analyserne viste, at ca. 30 % af variationen i bundfaunaen kunne beskrives ved den første PLS-komponent (analog til 1. Akse i MDS analyser), mens forklarings-graden af sedimentets toksiske virkning på amfipoder var meget lav selv om der blev inddraget op til 5 PLS-komponenter (Fig. 8).

Figur 8. Forklaringsgrad (R2) af systemelementer (X variable), Bundfaunaindeks (Y1) og sedimentettoksicitet (Y2) som funktion af antal PLS komponenter.

Den meget lave forklaringsgrad af toksicitetstestene fremgår også af Fig. 9, idet der ikke var nogen sammenhæng mellem bundfaunakvaliteten og toksicitetsresultaterne.

Fig. 9. Scatter-plot mellem indeks for bundfaunakvalitet og toksicitet af sediment overfor amfipoder.

I Fig. 10 er betydningen af de enkelte elementer i X-matricen for variationen i faunakvaliteten illustreret ved vægte for den 1. PLS komponent. Det fremgår heraf, at det primært er tungmetallerne (Cu, Se, Ni, Zn, Cd, Pb og Ag) som har den største indflydelse, fulgt af en række aromatiske kulbrinter. Stoffer med lav og ikke signifikant betydning er PCB-congeners, DDT- samt –butyltinforbindelser.

Fig. 10. Vægte af forskellige systemvariable som bidrager til 1. PLS komponent. Størrelse og fortegn af søjler angiver graden af "korrelation" indbyrdes mellem X- variable og korrelation til Y-variable Shannon-Wiener (SW) og bundfaunaindeks (IBI). Blandt X-variable er opløst ilt i bundvandet (O2) den eneste, som korrelerer positivt til bundfaunakvaliteten.

For den 2. PLS komponent, som øger forklaringsgraden af de 2 udtryk for bundfaunakvalitet (IBI og Shannon-Wiener) med i gennemsnit 9 % er det også tungmetalkoncentrationer samt sedimentets vandindhold/silt-% og sulfidindhold, der betyder mest for faunakvaliteten. Betydningen af sulfid relaterer sig bl.a. til påvirkning af tungmetallernes tilstandsform og dermed til den biologiske tilgængelighed af metallerne.

1.9 Nordspanske kystvande, Borja et al. /27/.

I undersøgelsen bestemtes sammenhængen mellem et europæisk udviklet biotisk (bentisk) indeks og naturlige omverdensfaktorer (organisk indhold, kornstørrelse, redox potential, iltforhold ved bunden) samt koncentrationen af tungmetaller (As, Cd, Cr, Cu, Pb, Hg, Ni, Zn) og organiske miljøgifte (PCB, DDT, HCH, PAH) i sedimentets mudderfraktion (<63 μm). Undersøgelsen gennemførtes langs den baskiske kyst i perioden 1995-1998 med årlige indsamlinger på 30 stationer. Det biotiske indeks er baseret på den relative forekomst af 5 grupper inddelt efter arternes tolerance overfor organisk forurening. Blandt tungmetallerne korrelerede det bentiske indeks signifikant til Cd, Cr, Cu, Pb, Ni, Zn men ikke til As og Hg. For de organiske miljøgifte kunne der ikke demonstreres nogen sammenhæng til bundfaunaens sammensætning. Det er dog vanskeligt at sammenligne med andre undersøgelser, fordi analyserne af miljøgifte er foretaget på mudderfraktionen og ikke på det samlede sediment.

1.10 Tributyltin (TBT)

Der er en meget omfattende dokumentation af TBT's betydelige giftighed overfor en række marine organismer /28/. Især har betydningen af TBT på "kønsforandringer" hos snegle fået meget opmærksomhed. Det var derfor uventet, at i ingen af de gennemførte dataanalyser viste TBT og nedbrydningsprodukter heraf signifikante bidrag til ændringer i sammensætning af bundfaunaen. Som nævnt under de enkelte undersøgelser kan et utilstrækkeligt datamateriale være en medvirkende årsag, da TBT ofte forekom i koncentrationer under detektionsgrænsen eller der ikke var analyseret for TBT.

En anden mulighed er, at sedimentbundet TBT har en lavere toksicitet end forventet pga. en hård binding til partiklerne. Det er også vist, at den pulje af fedtopløselige stoffer som let udveksler mellem vand og sediment bliver stadigt mindre jo længere tid stoffet er i kontakt med sedimentet /29/. For yderlige at belyse effekten af TBT i sedimentet har vi gennemgået litteraturen for undersøgelser, hvor effekten af "naturligt" TBT forurenet (i modsætning til "spiket") sediment eller hvor effekter er undersøgt i længerevarende eksperimenterer enten på enkeltarter eller på samfund.

Langs kysterne i England og Wales blev der fundet en entydig sammenhæng mellem sedimentets indhold af TBT og koncentrationen i sedimentlevende muslinger /30/. Forfatterne til undersøgelsen anfører også, at ved koncentrationer over 0,3 μg TBT g^-1 sediment forsvandt muslingerne fra kystvandene. Undersøgelserne blev dog udført før forbudet med TBT til mindre skibe blev gennemført og det er derfor uvist om sedimentbundet TBT var den eneste kilde eller om af opløst TBT frigivet fra skibe også bidrog.

Undersøgelser gennemført med forurenet sediment indsamlet fra islandske havne (koncentration: 0,12 μg TBT g^-1 sediment) efter forbud mod brug af TBT (og et formodet lavt bidrag fra vandet) viste, at optagelsen fra dette sediment i konksnegle var meget lav og at der ikke kunne påvises ændringer i "Imposex" hos sneglene selv efter 3 mdrs. eksponering /31/.

Effekter på strukturen af marine bundsamfund blev undersøgt i laboratorieforsøg 5 mdr. efter tilsætning af TBT til intakte sedimentsøljer /30/. Abundans og diversitet af både af meio- og makrofauna var signifikant påvirket ved tilsætninger større end 30 μmol TBT m^-2 med slangestjerner blandt de mest følsomme organismer over for TBT /32/. Forfatterne bestemte ikke koncentrationen af TBT i sedimentet ved forsøgets afslutning, men hvis der antages et ubetydeligt tab og ved anvendelse af gængse værdier for tørstofindhold etc. i sedimentet kan den laveste effektkoncentration (LOEC) beregnes til ca. 0,35 μg TBT g^-1 sediment, mens den højeste koncentration uden effekter (NOEC) var ca. 0,07 μg TBT g^-1 sediment. Forsøgets natur med en pulstilsætning af ikke-konsolideret TBT efterfulgt af en periode med ændringer i fordeling og graden af sedimentassociering af TBT kan dog kun vanskeligt sammenlignes med feltdata, hvor ligevægt mellem TBT og sediment i højere grad er etableret. Alligevel er denne undersøgelse den mest realistiske til belysning af sedimentbundet TBT's effekter på bundfauna.

Under mindre realistiske forhold med TBT-"spiket" sediment blev den lethale dosis (LD50) bestemt til mellem 34 og 89 μg TBT (sediment g)^-1 afhængig af de undersøgte arter (krebsdyr og børsteorm) og sedimentets organiske indhold /33/. De lethale koncentrationer var i rimelig god overensstemmelse med tabelværdier for toksicitet og de beregnede porevandskoncentrationer.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 Januar 2006, © Miljøstyrelsen.